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Coreespondência: Tel.: 213027000, Fax: 213015948, e-mail: pvale@ipimar.pt
Biotoxinas marinhas
Marine biotoxins
Paulo Vale*
Laboratório Nacional de Referência para Biotoxinas Marinhas
Instituto Nacional de Investigação Agrária e das Pescas – IPIMAR - Av. Brasília, 1449-006 Lisboa
Resumo: Certas microalgas produzem compostos bioactivos –
as biotoxinas marinhas - capazes de causar intoxicações agudas no Homem quando concentrados por certos animais. Nas regiões temperadas do planeta os bivalves são os principais vectores de intoxicações esporádicas. Peixes de recife de diversas regiões tropicais e semi-tropicais são vectores da ciguatera. Alguns pei-xes, como o peixe-balão, podem causar intoxicações fatais. Entre os compostos envolvidos encontram-se alcalóides, poliéteres e aminoácidos. Os sintomas são na generalidade perturbações do tipo gastrointestinal e/ou neurológico, sendo raramente fatais ex-cepto no caso da PSP e do peixe-balão. A investigação utilizando HPLC permitiu identificar quais os perfis de toxinas e a sazo-nalidade com que ocorrem em Portugal, e as biotransformações envolvidas desde a microalga ao bivalve. A intoxicação do tipo diarreico - DSP - é a principal causadora da contaminação dos bivalves, apresentando uma sazonalidade bastante alargada com particular incidência nos meses estivais. A intoxicação do tipo paralisante - PSP - já é reconhecida em Portugal desde 1946, tendo já causado algumas mortes. Esta contaminação manifesta-se entre o final do Verão e o Outono, mas não é recorrente todos os anos. A intoxicação do tipo amnésico - ASP - surge entre a Primavera e o Outono, mas raramente os seus níveis excedem o máximo permitido. São descritos alguns casos clínicos de into-xicação humana do tipo PSP e DSP. O risco de intointo-xicação por azaspirácido - AZP - parece ser muito baixo.
Summary: Certain microalgae produce bioactive compounds
– marine biotoxins – capable of causing acute human poisonings when concentrated by certain animals. In temperate regions of the planet shellfish are the main vectors of sporadic poisonings. Reef fish in certain tropical or semi-tropical areas are vectors of ciguatera. Certain puffer fish are among the deadliest seafood. Compounds involved range from alkaloids to amino acids and polyethers. The symptoms include gastrointestinal and/or neuro-logical disturbances, seldom are fatal except in PSP and puffer fish poisoning. In Portugal, studies with HPLC have confirmed toxin’s profile and seasonality and some biotransformations that occur from the producing microalgae to shellfish. DSP is the main cause of shellfish contamination, presenting a wide season-ality, mainly in summer months. PSP is known since 1946, and has originated some fatalities. It appears usually in late summer and autumn, but is not recurrent every year. ASP occurs between spring and autumn, but levels rarely surpass the allowable level. Confirmed episodes of human intoxications by PSP or DSP are described. Risk of azaspiracid poisoning seems to be negligible
Proliferações de microalgas nocivas
As proliferações de certas algas microscópicas (mi-croalgas), marinhas ou de água doce, podem causar diversos efeitos que são percebidos pelo homem como nocivos, sendo por isso designadas por “Harmful Algal Blooms” ou HABs (‘proliferações de algas nocivas’). O fenómeno que apresenta o maior impacto visual de todos – a maré vermelha – é uma alteração da cor da água, que pode tomar tonalidades como verde, casta-nho, vermelho ou amarelo (Figura 1a). A proliferação maciça de microalgas pode ter aparentemente poucos efeitos no ecossistema ou afectar fortemente diversos organismos aquáticos por mecanismos diversos: ano-xia, produção de toxinas (ictiotoxinas), efeito mecâ-nico da estrutura anatómica da sua parede celular nos tecidos delicados das brânquias. As HABs têm um pe-sado impacto negativo na pesca, especialmente quan-do causam extensa mortalidade de espécies cultivadas em gaiolas, como o salmão, que não podem escapar da zona onde decorre o fenómeno (Landsberg, 2002).
A contaminação esporádica com biotoxinas em ani-mais que têm uma alimentação filtradora, como é o caso dos moluscos bivalves, pode originar intoxicações agu-das no Homem embora não afectando aparentemente o animal contaminado. Neste caso particular, podem ser suficientes proliferações diminutas de células que não chegam a alterar a cor da água. O fenómeno é devido essencialmente a microalgas do grupo dos dinoflage-lados. A maior parte são planctónicas (livre-nadadoras na água) e as suas toxinas atingem o Homem directa-mente através dos moluscos bivalves. No entanto, em zonas circuntropicais existe um importante fenómeno associado a microalgas bentónicas e epifíticas (não são geralmente nadadoras, mas vivem sobre substratos como corais ou macroalgas): a ciguatera. A toxina é transferida das microalgas para peixes herbívoros, que por sua vez a transferem para os seus predadores, atin-gindo assim o consumidor humano via concentração ao longo da cadeia trófica.
Das mais de 5.000 espécies de fitoplâncton conhe-cidas, somente cerca de 300 podem ocorrer por vezes em números tão elevados que alteram a cor da água,
enquanto que somente cerca de 40 têm a capacidade de produzir toxinas potentes que podem entrar na ca-deia alimentar (Hallegraef, 1993). As proliferações de HABs são fenómenos naturais que ocorrem há milé-nios. Prendem-se com os ciclos marinhos de nutrien-tes, temperatura, salinidade, corrennutrien-tes, etc., que em de-terminadas circunstâncias favorecem o crescimento de certas espécies, embora os pormenores que favorecem cada espécie das HABs em particular ainda não sejam perfeitamente conhecidos. A eutrofização de origem antropogénica parece estar ligada em algumas regiões do planeta a um aumento das HABs. O aumento do potencial científico e o crescente desenvolvimento da aquacultura está certamente ligado ao maior conheci-mento e atenção dadas a este fenómeno. Outro factor apontado para uma expansão do fenómeno, é o trans-porte de quistos de microalgas na água de balastro dos navios, que conduz à disseminação das espécies das HABs (Hallegraef, 1993).
Cabe ainda uma breve referência às HABs de
ciano-bactérias (‘algas-azuis’) tóxicas em sistemas de água doce. Estas podem afectar o homem ou os animais, directamente por contacto causando irritação na pele, ou através da ingestão da água de beber, aumentando a taxa de incidência de cancro do fígado em regiões endémicas (hepatotoxinas), como parece ter sido de-monstrado em algumas regiões da China com elevada incidência deste tipo de cancro (Charmichael, 1994); ou mais raramente ainda causar a morte (neurotoxi-nas). Algumas das neurotoxinas são comuns com as encontradas em dinoflagelados marinhos (saxitoxinas, ver adiante), outras são específicas (anatoxinas). Dedi-car-nos-emos aqui somente aos fenómenos que ocor-rem em meio marinho.
As síndromes de intoxicação humana
As biotoxinas marinhas são compostos de natureza não-péptidica, e que em grande parte actuam através da modulação de canais iónicos nas células, i.e., são neu-rotoxinas. Diversas microalgas marinhas, em particular do grupo dos dinoflagelados, produzem potentes com-postos bioactivos, que quando extraídos e concentrados a partir de animais marinhos que delas se alimentam primária ou secundariamente como bivalves, esponjas, peixes, etc., originam a morte do murganho após ad-ministração intraperitonial (i.p.) (Yasumoto e Murata, 1993). São compostos extremamente interessantes para estudos de fisiologia celular, que auxiliam na compre-ensão do funcionamento de determinados mecanismos das células, devido à sua acção como inibidores espe-cíficos. Muitos destes compostos não têm expressão na saúde humana, mas sobre alguns deles ainda se têm dúvidas. Trataremos aqui das síndromes que têm maior expressividade a nível mundial, nomeadamente sobre a sua sintomatologia, características químicas, modo de acção e técnicas mais vulgares empregues na roti-na para a sua investigação e gestão dos recursos con-taminados a fim de prevenir intoxicações. Não sendo essenciais ao funcionamento das células – são metabo-litos secundários – a finalidade da sua produção pelas algas permanece um ‘certo mistério’. Suspeita-se que nalguns casos a sua finalidade seja conferir vantagens na competição (alelopatia), ou na defesa contra a pre-dação (Landsberg, 2002).Geralmente a água do mar não apresenta coloração diferente do normal quando o marisco está contamina-do, nem este apresenta odor, cor, ou sabor diferentes do marisco não tóxico. A cozedura ou a congelação também não diminuem o grau de toxicidade. Devido à reduzidíssima mobilidade dos bivalves, a sua conta-minação é um fenómeno passível de ser monitorizado através de contagem microscópica das espécies tóxicas conhecidas na água do mar concentrada, em simultâ-neo com testes de toxicidade a uma amostra de animais de uma dada zona. Estes dados servem por sua vez para alertar para o perigo da apanha de marisco dessa mes-ma zona.
Figura 2 - Estrutura das toxinas PSP. R1 = H ou OH; R2 e R3 = H
ou OSO3-; R4 = NH2CO2- nas toxinas carbamato, SO3NHCO2- nas
to-xinas N-sulfocarbamoyl, OH- nas toxinas decarbamoyl, H- nas toxinas
deoxydecarbamoyl. Há pelo menos 21 toxinas caracterizadas estrutu-ralmente.
Figura 1 – Microalgas causadoras de HABs: a) Noctiluca scintillans,
causadora de maré vermelha; b) Dinophysis acuta, produtora de DTXs e PTXs; c) Gymnodinium catenatum, produtora de PSP; d)
Pseudonitzs-chia spp., produtora de ASP. As fotos não estão todas na mesma escala, mas as dimensões de cada célula são entre 0,005-0,100 mm
A intoxicação paralisante
por marisco (PSP)
A “paralytic shellfish poisoning” (PSP) é reconheci-da de há longa reconheci-data devido à sua elevareconheci-da taxa de morta-lidade. Começou a ser estudada aprofundadamente na América do Norte. Em 1927, Sommer e colaboradores relacionaram pela primeira vez a intoxicação e mor-te de consumidores de mexilhão na Califórnia, EUA, com a presença na água do mar de uma microalga:
Alexandrium catenella (Schantz, 1984). A natureza
es-porádica destas contaminações dificultava a caracteri-zação química do veneno. Os trabalhos desenvolvidos entre 1944 e 1954 levaram à purificação da saxitoxina (STX), derivado do nome latim da ameijoa-amarela do Alasca que apresentava níveis recorrentes de contami-nação – Saxidomus giganteus; mas foi só em 1974 que a sua estrutura química foi apresentada definitivamente (Schantz, 1984) (Figura 2).
A intoxicação do tipo PSP caracteriza-se por um quadro neurológico. O quadro ligeiro apresenta cer-ca de 5 a 30 minutos após o consumo, formigueiro ou dormência nos lábios, gengivas e língua. Segue-se dormência ou formigueiro nas extremidades dos dedos das mãos e pés, e nas 4 a 6 horas seguintes verifica-se progressão das mesmas verifica-sensações para os braços, pernas e pescoço, tornando os movimentos voluntários muito difíceis, e ainda uma sensação de flutuação. O quadro extremo caracteriza-se por fraqueza muscular e dificuldade respiratória acentuada. A morte por parali-sia respiratória pode ocorrer desde algumas dezenas de minutos até algumas horas. A respiração artificial é im-perativa para salvar o paciente. Normalmente os efeitos desaparecem totalmente ao fim de alguns dias (Kao, 1966; Baden et al., 1995a). A PSP actua por inibição do influxo de sódio nos canais de sódio, impedindo a propagação do impulso nervoso (Baden et al., 1995a). A paralisia da musculatura torácica é a causa directa de morte por asfixia. São necessários entre 1 a 4 mg de PSP para causar a morte (Schantz, 1984).
Apesar de ser estudada há relativamente bastante tempo, não deixa de continuar a ser uma das princi-pais intoxicações a forçar a introdução de programas de vigilância onde antes não existiam. Assim se passou por exemplo em Julho de 1987 nas cercanias da aldeia de Champerico, Guatemala, quando amêijoas contami-nadas causaram cerca de 187 intoxicações registadas oficialmente, das quais 26 (14%) foram fatais. A taxa de mortalidade foi de 50% nas crianças entre 0-6 anos e 5% nas vítimas acima de 18 anos (Rosales-Loessener
et al., 1989).
A evolução dos métodos de análise química permitiu reconhecer que a saxitoxina não era o único alcalóide envolvido na PSP (Schantz, 1984). Conhecem-se hoje mais de uma vintena de análogos da saxitoxina (Figura 2). Destes, há três sub-famílias que mundialmente têm sido encontradas com grande frequência: as toxinas N-sulfocarbamoiladas apresentam baixa toxicidade, as
carbamato toxicidade elevada, e as descarbamoiladas toxicidade intermédia (Oshima, 1995). O perfil de to-xinas encontrado nos bivalves depende da espécie de alga ingerida e das biotransformações que o próprio bivalve realiza: as toxinas N-sulfocarbamoiladas são largamente convertidas nos seus análogos mais tóxicos – as carbamato. A PSP tem uma distribuição mundial extremamente ampla. As principais algas produtoras são Alexandrium spp. e Gymnodinium catenatum em regiões temperadas e, Pyrodinium bahamense var.
compressum em regiões tropicais (Bricelj e Shumway,
1998). A possibilidade de bactérias intracelulares ou extra-celulares associadas a estas algas poderem sinte-tizar estas toxinas faz parte de um longo debate come-çado 40 anos atrás por uma investigadora portuguesa (Silva, 1962).
A detecção de rotina para protecção da saúde pública recorreu inicialmente à administração i.p. de extractos ácidos de bivalves em murganhos. Na década de 50 foi efectuado um estudo intercolaborativo utilizando o bioensaio em murganho calibrado com o veneno puri-ficado de Saxidomus (Schantz, 1958; McFarren, 1959), que originou o primeiro método de análise para uma biotoxina marinha adoptado pela Associação dos Quí-micos Analíticos Oficiais (AOAC, 1995a).
Seguidamente vulgarizaram-se diversos métodos de cromatografia líquida de alta pressão (HPLC), que permitem conhecer rapidamente o perfil de toxinas nos bivalves e nas microalgas (Sullivan e Wekell, 1987; Oshima, 1995; Lawrence et al., 1995). A disponibili-dade de soluções de calibração para todas as toxinas conhecidas tem impedido que estes métodos se vulga-rizem para a monitorização, continuando a maior par-te dos países a basearem-se no método do bioensaio com murganhos. Outros métodos muito promissores baseiam-se no desenvolvimento de anticorpos especí-ficos. Alguns chegaram à escala comercial sob a forma de imunoensaios do tipo ELISA (Usleber et al., 1997). A limitação destes tem sido a sua reacção demasiado selectiva para a toxina com que foram desenvolvidos, e baixa reacção cruzada para outras toxinas igualmente muito potentes. Recentemente surgiu no mercado um teste rápido baseado em imunocromatografia de fluxo lateral que apresenta um conjunto de 8 anticorpos, e permite uma resposta rápida do tipo sim/não (Jellet et
al., 2002).
A intoxicação neurotóxica
por marisco (NSP)
A “neurotoxic shellfish poisoning” (NSP), embora reconhecida há bastante tempo, parece restringir-se unicamente à região do Golfo do México e Caraíbas, embora esporadicamente já tenha causado intoxica-ções na Nova Zelândia. É causada pelo dinoflagelado
Ptychodiscus brevis, produtor de toxinas hemolíticas e
neurotóxicas. Aquando da ocorrência de marés verme-lhas desta alga, as hemolíticas causam extensa
mortali-dade de peixes e complicações respiratórias reversíveis nas populações costeiras através da inalação do aeros-sol marinho. As neurotoxinas provocam, por ingestão de bivalves (em cerca de 3 horas), paraestesias, percep-ção calor/frio invertida, náuseas, diarreia, dilatapercep-ção da pupila, vertigens, vómitos, aperto na garganta e ataxia. Não ocorre paralisia muscular, e não se conhecem ca-sos fatais (Baden et al., 1995a).
As brevetoxinas dividem-se em dois grupos de po-liéteres: os análogos da brevetoxina PbTx-1 contêm um esqueleto de 10 anéis fundidos, os análogos da brevetoxina PbTx-2 contêm 11 anéis fundidos (Figu-ra 3) (Baden et al., 1995b). Na Nova Zelândia fo(Figu-ram descobertos novos análogos (Satake et al., 1996). As toxinas nos bivalves são diferentes das encontradas em culturas in vitro da microalga. Os bivalves efectuam conversão metabólica que difere consoante a espécie (Satake et al., 1996). As brevetoxinas actuam por ac-tivação persistente do canal de sódio, originando uma descarga eléctrica contínua (Baden et al., 1995a). A de-tecção tradicional recorre ao bioensaio em murganho – método de APHA (Irwin, 1970). Tem-se recorrido também à aplicação de imunoensaios para detecção rá-pida (Naar et al., 2000).
A intoxicação amnésica por marisco (ASP)
A “amnesic shellfish poisoning” (ASP) foi descober-ta pela primeira vez em 1987 aquando de um surto de toxinfecções causado por mexilhões oriundos da costa nordeste do Canadá, em que mais de uma centena de pessoas foram afectadas e registou-se a morte de três idosos. Desencadeia um quadro gastrointestinal nas primeiras 24 horas: náuseas, vómitos, diarreia, cólicas abdominais; ou, dentro de 48 horas um quadro neu-rológico: reacção à dor aguda diminuída, vertigens, alucinações, confusão e perda de memória temporária, donde advém o nome desta intoxicação. Em pacientes idosos surgiram ainda lesões cerebrais, coma e morte.Existiu uma associação entre perda de memória e ida-de: os pacientes com menos de 40 anos tiveram predo-minantemente diarreia e os doentes acima de 50 anos tiveram perda de memória (Todd, 1993).
Rapidamente foi descoberto que o composto tóxico era um aminoácido invulgar: o ácido domóico ou DA (Figura 4) (Wright et al., 1989). Este tinha sido iso-lado no Japão como sendo o princípio antihelmíntico de uma macroalga vermelha, Chondria armata, em-pregue como desparasitante (Daigo, 1959). Esta foi a primeira vez que o composto esteve associado a um surto de intoxicações humanas. No entanto, o produ-tor do composto era agora uma diatomácea marinha:
Pseudo-nitzschia pungens (Bates et al., 1989). A
des-coberta de uma diatomácea envolvida na produção de biotoxinas que afectem o Homem foi uma surpresa, e continua a ser uma excepção no protagonismo ocupa-do pelos dinoflagelaocupa-dos. Um pouco por toocupa-do o munocupa-do têm vindo a ser identificadas outras algas produtoras de DA pertencentes ao mesmo género, bem como bivalves contaminados com DA, o que significa que o risco de intoxicações humanas está bastante disseminado. No entanto, o DA tem vindo a ser implicado em morta-lidades de aves marinhas (Work et al., 1993) e leões marinhos (Lefebvre et al., 2000), mas não em surtos de intoxicação humana. Os vectores são peixes herbívoros como a anchova que, aparentemente não afectados pela toxina, acumulam níveis suficientes para dizimarem aves e mamíferos que se alimentam à base de peixe.
Conhecem-se outros isómeros do DA, mas têm uma contribuição minoritária na contaminação dos recursos marinhos. Podem surgir espontaneamente a partir de DA purificado, por exposição a altas temperaturas ou condições ácidas (Quilliam et al., 1989). Em macro-algas foram identificados outros isómeros que não se conhecem nas diatomáceas nem em bivalves contami-nados (Zaman et al., 1997b). O DA é um aminoácido neuroexcitatório, que potencia o efeito de aminoácidos excitatórios naturais como o glutamato. Actua nos re-ceptores do glutamato a nível do sistema nervoso cen-tral, induzindo despolarização na membrana pós-sináp-tica (Todd, 1993). Devido à natureza solúvel em água do DA, tinham sido observadas na altura do incidente canadiano reacções invulgares no bioensaio em mur-ganho empregue de rotina para monitorizar as toxinas PSP. Este bioensaio pode fornecer uma indicação de contaminação elevada com DA. No entanto, os estu-dos mostraram que os roedores são bastante resistentes ao DA, pelo que foi considerado que este bioensaio não garante um nível adequado de protecção humana (Todd, 1993). Assim, logo de início os métodos em-pregues no Canadá foram baseados em HPLC, meto-dologia que foi rapidamente validada por um estudo intercolaborativo (Lawrence et al., 1991) e adoptada como método oficial pela AOAC (1995b). Para além de metodologias de HPLC, estão também a ser desenvol-vidos e comercializados imunoensaios para esta toxina (Garthwaite, 1998).
Figura 3 - Estrutura da PbTx-3, do grupo das brevetoxinas PbTx-2.
A intoxicação diarreica por marisco (DSP)
A “diarrhetic shellfish poisoning” (DSP), apresenta exclusivamente um quadro gastrointestinal: diarreia, vómitos, dores epigástricas, dores abdominais, fraque-za muscular, cefaleias. A diarreia pode surgir entre 1-2 horas até às 1-24 horas seguintes à ingestão, e a sua frequência pode chegar às 10 a 20 vezes por dia nos casos graves. Os sintomas cessam ao fim de três dias (Yasumoto et al., 1978). Na Europa já desde a déca-da de 1960 que se suspeitava de intoxicações por me-xilhões que não eram atribuíveis à contaminação por bactérias (Kat, 1979). Foi só a seguir a um surto de intoxicações no Japão em 1976 que foi definitivamente afastada a hipótese bacteriana e se chegou à conclu-são de que se tratava de um composto químico ter-moresistente de origem marinha. A contaminação foi atribuída à Dinophysis fortii (Yasumoto et al., 1980), a produtora do poliéter dinofisistoxina-1 ou DTX1 (Fi-gura 5) (Murata et al., 1982). Descobriu-se mais tarde que os bivalves também podiam conter um composto semelhante, designado ácido ocadáico (OA) devido à esponja marinha, Halichondria okadai, da qual tinha sido previamente isolado (Tachibana et al., 1981). Na Europa foi identificada uma outra toxina semelhante a estas e designada dinofisistoxina-2 ou DTX2 (Hu et al., 1992). Sabe-se ainda que nos bivalves qualquer destas toxinas podem existir conjugadas com ácidos gordos, formando os ésteres acilo ou DTX3 (Marr et al., 1992). Estes ésteres não existem nas microalgas, mas são me-tabolitos dos bivalves (Suzuki et al., 1999).Sabe-se que algumas microalgas bentónicas e epifí-ticas do género Prorocentrum também produzem estas toxinas (Murakami et al., 1982), no entanto, raramente têm sido associadas à contaminação dos bivalves (La-wrence et al., 1998). Esta é causada exclusivamente por algas planctónicas do género Dinophysis. A Europa é uma das regiões mundialmente mais afectadas pela DSP, sendo o OA a principal toxina implicada, seguida da DTX1 e DTX2 (van Egmond et al., 1993). O OA é um inibidor potente de uma classe de enzimas - as fosfatases proteicas do tipo PP2A e PP1 (Bialojan e Takai, 1988) – e leva à acumulação na célula de prote-ínas hiperfosforiladas, alterando numerosos processos metabólicos. A acumulação, por exemplo, de actina hi-perfosforilada, leva à desorganização do citoesqueleto da célula causando a perda da forma das células ani-mais em cultura, o que é também uma maneira de diag-nosticar a presença desta toxina (Amzil et al., 1992). O despiste de rotina desta toxina tem sido efectuado principalmente por bioensaios em murganhos ou em cobaios (Yasumoto et al., 1978; Kat, 1979). Em alguns programas de monitorização e testes ao produto final emprega-se um imunoensaio comercial – o DSP-Che-ck (Usagawa et al., 1989). As análises por HPLC têm-se vulgarizado bastante empregando uma detecção por fluorescência através do acoplamento com um reagen-te fluorescenreagen-te (Lee et al., 1987), ou directamenreagen-te
re-correndo a um detector de massa – LC-MS (Quilliam, 1995). A detecção recorrendo à inibição enzimática da PP2A é também um método de despiste rápido (Simon e Vernoux, 1994), ainda muito pouco vulgarizado mas com grande potencial.
O estudo de bivalves contaminados levou ainda à descoberta de outras duas famílias de toxinas: pecte-notoxinas e iessotoxinas. As pectepecte-notoxinas são polié-teres macrocíclicos (Figura 6), também originários de
Dinophysis spp (Lee et al., 1989), que não têm acção
diarreica, sendo principalmente hepatotóxicas em mo-delos animais (Terao et al., 1993). As iessotoxinas são poliéteres de anéis fundidos à semelhança das breve-toxinas (Murata et al.,1987), que não são produzidos pelas Dinophysis, mas por Protoceratium reticulatum (Satake et al., 1997). Também não têm acção diarreica, mas efeitos cardiotóxicos em modelos animais, no en-tanto a sua acção por administração oral é muito fraca (Tubaro et al., 2003). Devido à sua frequente coexis-tência com as toxinas comprovadamente diarreicas, desconhecem-se os verdadeiros riscos para a saúde humana.
A intoxicação por azaspirácido (AZP)
A “azaspiracid poisoning” (AZP), é uma síndrome exclusivamente gastrointestinal idêntica à DSP: náuse-as, vómitos, diarreia abundante e dores abdominais. Foi registada pela primeira vez em 1995 na Holanda devi-do ao consumo de mexilhões contaminadevi-dos provenien-tes da Irlanda (McMahon e Silke, 1996). Na própria Irlanda também já se registaram intoxicações devidas à AZP (McMahon e Silke, 1998). A toxina é um poliéter ácido contendo um anel azaspiro pouco vulgar, donde deriva o seu nome: azaspirácido-1 ou AZA1 (Figura 7) (Satake et al., 1998). Já se conhecem dois análogos AZA2 e AZA3 (Ofuji et al., 1999), e formas hidroxi-ladas dos três: AZA4 a AZA11 (James et al., 2003b).Figura 5 - Estrutura do ácido ocadáico e derivados mais vulgares
en-contrados em bivalves. OA: R1 = CH3, R2 = H; DTX1: R1 = R2 = CH3; DTX2: R1 = H, R2 = CH3; ‘DTX3’: R3 = acilo. Nas restantes R3 = OH.
Figura 6 - Estrutura da pectenotoxina-2 (PTX2) encontrada em plâncton.
A PTX2sa encontrada em bivalves possui o anel aberto na região indicada pelo quadrado.
A espécie produtora parece ser Protoperidinium
cras-sipes, um género que até agora nunca tinha estado
im-plicado na produção de biotoxinas. A principal toxina encontrada no plâncton tem sido o AZA1, seguido pelo AZA2 e AZA3. Pensa-se que as formas hidroxiladas surgem por biotransformação nos bivalves (James et
al., 2003a). Sabe-se ainda pouco dos alvos celulares do AZA: não altera o potencial de membrana celular, não sendo neurotóxico; altera a concentração de F-actina, tendo portanto o citoesqueleto como um dos alvos; au-menta o nível de iões cálcio no citosol celular (Román
et al., 2002). Devido à fraca letalidade do AZP no
mur-ganho, a monitorização na Irlanda tem recorrido recen-temente à técnica de LC-MS que apresenta uma sensi-bilidade muito superior. Ainda não existe outra técnica disponível para detectar rapidamente os azaspirácidos. O AZA já foi detectado em bivalves da Inglaterra, No-ruega, França e Galiza (James et al., 2002; Magdalena
et al., 2003).
A intoxicação ciguatérica por peixe (CFP)
A “ciguatera fish poisoning” (CFP) (nome de origem Caraibiana) afecta uma grande diversidade de peixes de recife geralmente confinados a regiões discretas do Oceano Pacífico, Oceano Índico ocidental e Mar das Caraíbas. No Pacífico são afectadas particularmente as ilhas de atóis, pois o peixe é a principal fonte proteica (Lewis, 2001), sendo por isso a intoxicação alimentar causada por biotoxinas mais comum a nível mundial. A toxicidade é detectada laboratorialmente em barra-cuda, moreia, mero, peixe-cirurgião, peixe-papagaio, turbo, etc. (Yasumoto et al., 1977). Pode apresentar um quadro gastrointestinal que dura alguns dias e surge entre 30 minutos a 24-48 horas, manifestando-se noscasos ligeiros por: diarreia, vómitos, náuseas, dores ab-dominais. O quadro neurológico é mais característico e dura entre algumas semanas a meses: dormência nos lábios, mãos e pés, percepção invulgar da temperatura, comichão severa localizada na pele, fadiga, dores mus-culares e nas articulações. A administração intravenosa de manitol alivia os sintomas. Raramente ocorrem ca-sos fatais (Lewis, 2001).
No Oceano Pacífico predominam os sintomas neuro-lógicos enquanto no Mar das Caraíbas os sintomas gas-trointestinais são dominantes. A explicação reside em diferentes perfis de toxinas nas duas regiões (Hamilton
et al., 2002). As ciguatoxinas são poliéteres que
cau-sam activação selectiva dos canais de sódio (Baden et
al., 1995a). A ciguatoxina-1 (CTX1) é das toxinas mais potentes e contribui com cerca de 70% da toxicidade encontrada em peixes carnívoros do Pacífico (Figura 8) (Lewis, 2001). Para além dos peixes, foi descoberta uma elevada toxicidade em detritos de corais e macro-algas originárias das Ilhas Gambier. Isto levou à desco-berta de uma microalga extremamente abundante e que se veio a revelar a produtora da toxina: Gambierdiscus
toxicus (Yasumoto et al., 1977a). Esta produz variantes
pouco oxidadas de baixa toxicidade, que são oxidadas à medida que são transferidas ao longo da cadeia ali-mentar adquirindo maior toxicidade. Assim, além da bioacumulação, existe um fenómeno de bioamplifica-ção da toxicidade que aumenta o risco.
Nos peixes carnívoros as ciguatoxinas são encon-tradas em baixas concentrações mas são extremamen-te poextremamen-tenextremamen-tes. Isto torna a sua deextremamen-tecção difícil, e só re-correndo a imunoensaios de elevada sensibilidade se poderá obter uma detecção eficaz dos exemplares de risco antes do seu consumo (Hokama et al., 1998), pois devido à elevada mobilidade dos peixes não é possí-vel saber exactamente quais as zonas onde não se deve
Sindroma Vector Taxa de mortalidade
Carchatoxismo Tubarões (gén.
Carcharhinus) 7-30%
Chelonitoxismo
Tartarugas (Eretmochelys
imbriata e Chelonia mydas) 7-28%
Clupeotoxismo Sardinhas (fam. Clupeídeos: Amblygaster sirm, Herklosichtys quadrimaculatus, H. puntactus) 20% Ictioalienotoxismo
Peixes herbívoros (famílias Siganídeos, Mugilídeos,
Acanturídeos)
Nula (essencialmente efeitos alucinogénicos) Xantitoxismo Caranguejo 11 pintas
(Carpillus maculatus) 50%
Quadro 1 - Resumo de diversas intoxicações humanas raras causadas
por animais marinhos.
Figura 7 - Estrutura da principal toxina AZP: azaspirácido-1.
Figura 8 - Estrutura da CTX-1, um membro do grupo das ciguatoxinas
pescar. A prevenção passa por proibir por exemplo o comércio de barracudas e seríolas de idade avançada ou, consumir pequenas doses dos peixes de maior risco (Hungerford e Wekell, 1993). Existe um bioensaio em murganho para confirmação do diagnóstico da doença. Recentemente, métodos de LC-MS têm sido também usados permitindo detectar simultaneamente diversos análogos (Hamilton et al., 2002).
A intoxicação por peixe-balão
O consumo de peixe-balão (ou Fugu) origina espo-radicamente intoxicações fatais em países do Pacífico, particularmente no Japão e China, onde abundam espé-cies tóxicas. Apesar de altamente tóxicos, são dos pei-xes mais valiosos no Japão devido ao bom gosto que possuem. O problema circunscreve-se aos peixes da or-dem dos Tetraodontiformes, especialmente da família
Tetraodontidae, donde deriva o nome da toxina
princi-pal – tetrodotoxina (Figura 9), e do síndroma - tetrodo-toxismo. Os principais órgãos tóxicos são os ovários e o fígado, seguido da pele e dos intestinos. A estação de maior toxicidade é o Inverno, coincidente com o desen-volvimento dos ovários para a reprodução (Kao, 1966). No entanto, os ovos vão perdendo toxicidade à medida que se desenvolvem e nos juvenis a toxicidade
desapa-rece alguns dias após a eclosão (Matsui et al., 1982). A toxicidade de peixes da mesma espécie apanhados em diferentes regiões do Japão varia enormemente. Estes dados apontam para uma origem exógena da toxina. Descobriu-se que a produção dos alcalóides tetrodo-toxina (TTX) e análogos se deve a bactérias coloni-zadoras destes órgãos, como Shewanella putrefaciens (Matsui et al., 1989), entre outras.
A sintomatologia é neurológica e semelhante à da PSP, excepto na hipotensão arterial acentuada (Baden
et al., 1995a). O modo de acção celular é também
se-melhante ao da PSP: inibição do transporte de iões nos canais de sódio (Baden et al., 1995a). Apesar da ele-vada letalidade, é um problema de saúde pública re-lativamente circunscrito devido ao cuidado que existe em não consumir peixes deste grupo, ou à preparação
Tópico Designação /
Jornal Oficial Título
PSP Directiva do Conselho 79/923/CEE
JO N° L 281, 10.11.79, p. 47
Directiva do Conselho 79/923/CEE de 30 outubro 1979 relativa à qualidade exigida às águas conquícolas
monitorização PSP, DSP Directiva do Conselho 91/492/CEE JO N° L 268, 24.09.91, p. 1
Directiva 91/492/CEE do Conselho, de 15 de Julho de 1991, que estabelece as normas sanitárias que regem a produção e a colocação no mercado de moluscos bivalves vivos
CFP Directiva do Conselho 91/493/CEE
JO N° L 268, 24.09.1991, p. 15
Directiva 91/493/CEE do Conselho, de 22 de Julho de 1991, que adopta as normas sanitárias relativas à produção e à colocação no mercado dos produtos da pesca PSP: Acantochardia
Decisão da Comissão 96/77/CE JO N° L 120, 20.01.96, p. 46
Decisão da Comissão 96/77/CE, de 18 de Janeiro de 1996, que estabelece as condições de colheita e transformação de determinados moluscos bivalves provenientes de zonas em que os níveis de toxinas paralisantes excedem o limite fixado pela Directiva 91/492/CEE do Conselho
ASP Directiva do Conselho 97/61/CE
JO N° L 295, 29.10.97, p. 35
Directiva 97/61/CE do Conselho de 20 de Outubro de 1997 que altera o anexo da Directiva 91/492/CEE que estabelece as normas sanitárias que regem a produção e a colocação no mercado de moluscos bivalves vivos
Lipossolúveis Decisão da Comissão 2002/225/CE JO N° L 75, 16.03.2002, p. 62
Decisão da Comissão 2002/225/CE, de 15 Março 2002, que define regras pormenorizadas para a aplicação da Directiva 91/492/CEE do Conselho no que se refere a níveis máximos e métodos de análise de determinadas biotoxinas marinhas presentes em moluscos bivalves, equinodermes, tunicados e gastrópodes marinhos ASP: pectinídeos Decisão da Comissão 2002/226/CE
JO N° L 75, 16.03.2002, p. 62
Decisão da Comissão 2002/226/CE, de 15 Março 2002, que estabelece controlos sanitários especiais para a colheita e transformação de determinados moluscos bivalves com um nível de toxina ASP que ultrapassa o estabelecido na Directiva 91/492/CEE do Conselho
Planos de amostragem
Proposta de Regulamento COM/2002/377 JO N° C 262 E, 29.10.2002, p. 449
Proposta de Regulamento do Parlamento Europeu e do Conselho COD 2002/0141 (COM/2002/377 final de 11.07.2002), que estabelece as regras específicas de execução dos controlos oficiais dos produtos de origem animal destinados ao consumo humano
1ª LNRs Decisão do Conselho 93/383/CEE JO N° L 166, 08.07.93, p. 31
Decisão do Conselho 93/383/CEE de 14 Junho 1993 relativa aos laboratórios de referência para o controle das biotoxinas marinhas
2ª LNRs Decisão do Conselho 99/312/CE
JO N° L 120, 08.05.99, p. 37
Decisão do Conselho 1999/312/CE de 29 Abril 1999 que altera a Decisão 93/383/ CEE relativa aos laboratórios de referência para o controle das biotoxinas marinhas
Quadro 2 - Resumo da legislação comunitária referente a biotoxinas marinhas.
cuidadosa de modo a evitar os órgãos contaminados (Kao, 1966). Peixes-balão de água-doce podem tam-bém originar esporadicamente intoxicações (Zaman et
al., 1997a). Recentemente sucedeu um surto de intoxi-cações na costa atlântica dos EUA, onde derivados da saxitoxina estavam presentes mas não a TTX (Quilliam
et al., 2002). As TTXs podem ser detectadas por
bio-ensaio em murganhos ou por HPLC (Nagashima et al., 1987), mas estes são empregues unicamente com fins de estudo e confirmatórios e não de monitorização pre-ventiva.
Outros vectores
Para além de bivalves como agentes de intoxicação humana, outros vectores são possíveis bastando pensar por exemplo nas espécies predadoras de bivalves como búzios ou caranguejos. No entanto, intoxicações por predadores de bivalves felizmente parecem ser mais raras do que pelos próprios bivalves (Shumway, 1995). Outros animais marinhos são causadores de invulgares neurointoxicações, por vezes fatais. Devido à sua na-tureza esporádica e rara ainda se conhece muito pouco sobre a origem e transferência destas toxinas na teia alimentar. Por exemplo, só em Madagáscar e ilhas cir-cundantes do Oceano Índico, para além da ciguatera e do tetrodotoxismo, estão descritos mais 5 síndromes envolvendo animais marinhos, que mencionamos su-mariamente no Quadro 1 (Turquet et al., 2003).
Segurança alimentar:
legislação comunitária e portuguesa
O número de países possuidores de legislação espe-cífica e de programas de monitorização tem vindo a aumentar. Quanto à PSP, quase todos os países seguem o método oficial norte-americano (van Egmond et al., 1991), baseado na extracção aquosa acidificada e ad-ministração i.p. em murganhos, sendo o valor máximo admissível de 400 unidades-murganho ou 80 µg STX/ 100 g de carne (AOAC, 1995a). Para toxinas de natu-reza lipossolúvel (CFP, NSP, DSP, AZP), empregam-se extracções acetónicas ou etéricas, seguidas de evapo-ração a vácuo, e administevapo-ração i.p. em murganhos do resíduo seco ressuspendido num detergente suave ou óleo de girassol ou algodão (Irvin, 1977; Yasumoto et
al., 1978; Hannah, 1995).
A vulgarização de técnicas alternativas vai-se fazen-do lentamente. Os bioensaios são fáceis e baratos de implementar, não requerendo pessoal muito especiali-zado nem equipamento dispendioso. Mas apresentam numerosas desvantagens, tais como: falta de especifi-cidade (interferência de numerosos compostos que são co-extraídos e concentrados = falsos positivos); falta de sensibilidade (= falsos negativos); não são quanti-tativos; não são rápidos (longo tempo de preparação e longo tempo de observação); é difícil aumentar o nú-mero de análises em períodos de proliferação de
micro-algas tóxicas; exigem o sacrifício de animais; empre-gam grandes quantidades de solventes tóxicos. Como já referido, a disponibilidade comercial de soluções de calibração para as técnicas de HPLC tem limitado a sua implementação.
Até ao início da década de 1990 a legislação co-munitária sobre biotoxinas marinhas era escassa. A Directiva 79/923/CEE, relativa à qualidade exigida às águas conquícolas, faz uma breve menção ao parâme-tro «saxitoxina», sem especificar a obrigatoriedade da sua medição, o método ou a frequência de amostragem (Quadro 2). É com a Directiva 91/492/CEE que se es-tabelecem as normas sanitárias que regem a produção e a colocação no mercado de moluscos bivalves vivos no espaço comunitário. No Anexo fixa-se o limite má-ximo de PSP em 80 µg/100 g utilizando um método biológico, complementado por um método químico, sendo o biológico de referência. Quanto ao DSP fixa, com carácter vago, que «os métodos de análise bioló-gica habituais não devem produzir reacção positiva». Impõe ainda que a autoridade competente deve estabe-lecer uma vigilância periódica no intuito de controlar a presença possível de plâncton tóxico nas águas de pro-dução e de transposição e de biotoxinas nos moluscos bivalves vivos.
Durante a década seguinte são introduzidos diversos complementos a esta legislação. A Espanha conseguiu uma legislação para a pesca excepcional de
Acantho-cardia tuberculata excedendo 80 µg de PSP/100 g, mas
inferior a 300 µg /100 g, desde que exclusivamente des-tinada à indústria conserveira (Decisão 96/77/CE). A Directiva 97/61/CE especifica que o teor de ASP não deve exceder 20 µg de ácido domóico por grama de parte comestível, segundo o método de HPLC. A De-cisão 2002/226/CE permite a colheita excepcional de duas espécies de pectinídeos contaminados com ASP acima de 20 µg de ácido domóico/g, mas não exceden-do 250 µg/g, desde que destinaexceden-dos ao processamento posterior (que consiste na remoção da glândula digesti-va) em estabelecimento licenciado.
A regulamentação sobre «DSP» tornou-se obsoleta com o avançar dos conhecimentos científicos. Conhe-cem-se várias famílias de toxinas que são regularmen-te co-extraídas com as toxinas DSP na preparação da amostra, mas que não são diarreicas. Para dificultar, surgiu recentemente a AZP que também pode ser de-tectada pela mesma metodologia. Na Europa o méto-do biológico da DSP varia consoante o país quanto: à preparação (glândula digestiva ou corpo inteiro, sol-vente de extracção), via de administração (i.p. ou per
os) e critério de positividade (morte em 5, 12 ou 24 horas; consistência das fezes). Assim, com a Decisão 2002/225/CE foi dado um grande passo para o melho-ramento do controlo das toxinas lipossolúveis. Esta Decisão define os níveis máximos para as toxinas do complexo das DSP (ácido ocadáico [OA] e dinofisis-toxinas [DTXs], bem como as iessodinofisis-toxinas (YTX), as pectenotoxinas (PTX) e os azaspirácidos (AZA).
As-sim, para as DTXs e PTXs define um nível conjunto de 16 µg/100 g; AZAs: 16 µg/100 g e YTXs: 100 µg/100 g. Para além do bioensaio em murganho, permite o re-curso a um conjunto de métodos como a cromatografia líquida de alta pressão (HPLC) com detecção fluorimé-trica, a cromatografia líquida - espectrometria de massa (LC-MS), imunoensaios e ensaios funcionais tais como o ensaio de inibição de fosfatases.
Outra lacuna da Directiva 91/492/CEE são os de-talhes sobre os planos de amostragem. Um dos apri-moramentos presentemente em discussão e, que aqui destacamos, é sobre a frequência de amostragem que se recomenda semanal (COM/2002/377).
Quanto às toxinas em peixes, estas estão legisladas na Directiva 91/493/CEE que adopta as normas sani-tárias relativas à produção e à colocação no mercado dos produtos da pesca. Assim, são proibidos os peixes venenosos das famílias Tetraodontidae, Molidae, Dio-dontidae, Canthisgasteridae (que contêm TTXs) e, pro-dutos da pesca que contenham biotoxinas, tais como a ciguatoxina ou as toxinas do tipo paralisante (da mus-culatura).
Existe ainda legislação comunitária que nomeia os laboratórios nacionais de referência para o controlo das biotoxinas marinhas: a Decisão 93/383/CEE, revista pela Decisão 99/312/CE.
A legislação portuguesa transpôs pela primeira vez para direito interno a Directiva 91/492/CEE relativa aos moluscos bivalves com a Portaria nº 552/95 de 8 de Junho de 1995 (DR I Série B, nº 133 de 8.06.95, p. 3730-3737). A versão consolidada desta Directiva, incluindo a toxina ASP, foi transposta para o Decreto-Lei nº 293/98 de 18 de Setembro de 1998 (DR I Série A, nº 216 de 18.09.98, p. 4828-4838), que é o actual-mente em vigor. A Directiva 91/493/CEE relativa aos peixes foi transposta para a Portaria nº 553/95 de 8 de Junho de 1995 (DR I Série B, nº 133 de 8.06.95, p. 3737-3745).
As biotoxinas em Portugal
O primeiro relato de ‘envenenamentos verdadeiros’ reporta-se a fins de Janeiro de 1946 quando «um caso raro de intoxicação alimentar colectiva, (...) em cerca de 100 pessoas surgiram perturbações, todas elas ten-do ingeriten-do mariscos, num raio, em volta da Lagoa (de Óbidos), duns 30 quilómetros. (...) Raras pessoas tiveram vómitos e diarreia. Muitas tiveram vertigens. Sintomas predominantes gerais ou quase gerais: pare-sias, paraplegias, ou perturbações neuro-musculares, dando a impossibilidade ou a dificuldade de os doentes se manterem de pé. Em certos casos, apenas surgiram formigueiros nos dedos das mãos, ou astenia. (...) Ga-linhas, gatos e cães que comiam os mariscos, deitados fora depois de cozinhados, morriam. (...) Os óbitos (6) foram quase todos de crianças.» (Correia, 1946). A doença foi atribuída ao “mitilismo”, intoxicação já descrita na América do Norte. Este fenómeno era
mui-to peculiar desta Lagoa, e só ocorria quando estava obstruída durante muito tempo a ligação com o mar. Em Novembro de 1955 foram novamente descritos 21 casos e 1 óbito de criança, o que levou ao estudo dos dinoflagelados que ocorriam na Lagoa e à realização dos primeiros bioensaios em murganhos específicos para pesquisa da PSP (Pinto e Silva, 1956).
Para permitir a exploração destes recursos marinhos, garantindo a protecção dos consumidores, foi estabe-lecido em 1986 o Programa Nacional de Vigilância dos Moluscos Bivalves e do Fitoplâncton Tóxico. Este Programa abrange todas as zonas de produção da costa portuguesa, que estão presentemente demarcadas e pu-blicadas no Despacho nº 13433/2003 de 9 de Julho de 2003, relativo à classificação das zonas de produção de moluscos bivalves (DR II Série, nº 156 de 09.07.03, p. 10309-10316). Os Centros Regionais e Delegações do IPIMAR-INIAP enviam semanal ou quinzenalmente amostras de bivalves e de água do mar de todo o país para os laboratórios da Sede em Lisboa (Laboratório Nacional de Referência para Biotoxinas Marinhas - Decisão 93/383/CEE - e Laboratório de Fitoplâncton Tóxico). Quando são detectados valores de toxina aci-ma dos limites permitidos é desencadeada a proibição da pesca através de um edital que é afixado na Capita-nia do Porto da região onde foi detectada a contamina-ção. Quando os valores diminuem é libertada a pesca de bivalves de modo similar.
PSP
A sintomatologia das intoxicações de Óbidos corres-pondia exactamente à PSP. Os estudos levaram ao iso-lamento de uma microalga, Alexandrium minutum, que em cultura in vitro produz toxinas paralisantes. Mas em 1986 as preocupações com PSP direccionaram-se para Gymnodinium catenatum que originou contami-nação generalizada dos bivalves na costa noroeste em Outubro e Novembro (Franca e Almeida, 1989). Esta microalga pode apresentar-se sob a forma de longas ca-deias de células de tonalidade amarelada (Figura 1c). A partir de 1992 a sua proliferação atingiu a costa sudo-este e sul. A contaminação dos bivalves tem ocorrido geralmente entre meados do Verão até final do Outono. De 1986 até 1996 ocorreram proliferações desta alga em alguns anos mas não em todos. Os anos em que se detectou toxicidade mais alta foram em 1986, 1990, 1994 e 1995 (Sampayo et al., 1997). Em Outubro e Novembro de 1994 a costa portuguesa chegou a estar totalmente interdita à apanha de bivalves. Em 1995 e 1996 foi especialmente afectada a costa algarvia. Des-de então nunca mais ocorreram interdições pela PSP. Em estuários, os bivalves mais afectados foram o mexi-lhão e o berbigão, seguidos das amêijoas (Franca e Al-meida, 1989). Na Península Ibérica, Gymnodinium
ca-tenatum tem afectado a norte, a costa da Galiza desde
1976 (Estrada et al., 1984); a sul, a costa da Andaluzia (Maman et al., 2000); e ainda a costa mediterrânica de
Marrocos, onde ainda causa habitualmente contamina-ção dos bivalves na costa mediterrânica entre Janeiro e Abril (Taleb et al., 2001).
A PSP tem sido monitorizada empregando o bioen-saio com murganhos de 1986 até 2002 (AOAC, 1995a). Em 1996 implementou-se uma técnica de HPLC (mé-todo de Lawrence et al., 1995), e a partir de 2003 tem-se recorrido a esta para a despistagem, pois foi encon-trada uma boa equivalência entre os dois métodos (Vale e Sampayo, 2001a). Os estudos dos perfis de toxinas revelaram uma contaminação complexa dos bivalves, com numerosas toxinas paralisantes presentes. Isto é típico da própria microalga que produz cerca de uma dúzia de toxinas quando em cultura in vitro.
Alexan-drium minutum não tem sido associada a contaminação
dos bivalves detectável pelo bioensaio, mas muito es-poradicamente têm-se detectado em algumas amostras as toxinas típicas da espécie em cultura: goniautoxinas 1, 2, 3 e 4. O conhecimento da complexidade do perfil de toxinas é importante, pois na aplicação de técnicas de imunoensaio pode ocorrer subavaliação da toxicida-de por o anticorpo falhar no reconhecimento toxicida-de todas as toxinas presentes (Vale, 2002).
A técnica de HPLC auxiliou na compreensão da con-taminação persistente observada pelo bioensaio em al-guns bivalves (Vale e Sampayo, 2001a). Na lambujinha do estuário do Mondego, o HPLC mostrou uma con-taminação complexa, tipicamente derivada de
Gymno-dinium catenatum. Nesta zona era habitual a
prolife-ração desta alga. Pensa-se que isto seja devido ao seu peculiar hábito alimentar de filtrador de sedimento. Os quistos produzidos após o crescimento vegetativo da microalga depositam-se no sedimento e servem de se-mente para o início do seu florescimento noutra esta-ção favorável, mas entretanto podem ser ingeridos pela fauna bentónica. Estes quistos têm sido encontrados no sedimento marinho, e têm desaparecido à medida que a alga tem deixado de florescer no litoral (Amo-rim e Dale, 1998). A lambujinha oriunda do estuário do Sado, por exemplo, onde nunca foi detectada esta microalga, nunca apresentou toxicidade persistente. A captura no mediterrâneo de berbigão-de-bicos,
Acan-thocardia tuberculata, tem sido problemática pois
apresenta retenção prolongada, principalmente no pé, originando a interdição excessivamente prolongada da sua pesca (Marquez, 1993). Estudámos este berbigão quatro anos e meio após a última ocorrência de PSP em 1996. Foi ainda possível detectar vestígios desta to-xina, principalmente no pé (Vale e Sampayo, 2002b). Embora não seja habitual haver pesca dirigida a esta espécie, é importante saber algo da sua toxicidade pois pode representar uma alternativa ao esforço de pesca dirigido excessivamente a outras espécies.
DSP
A monitorização de DSP começou em 1987 utilizan-do o bioensaio com murganhos. A primeira
confirma-ção de DSP foi feita recorrendo ao ensaio dos murga-nhos lactentes, por observação directa da acumulação de fluído no intestino (Alvito et al., 1990). A técnica de preparação e os critérios de positividade do bioensaio com murganhos têm sido alterados ao longo dos anos, adoptando-se modificações empregues por outros cole-gas europeus (Vale, 1999). Em 1994 implementou-se a técnica de HPLC com detecção fluorimétrica (Lee et
al., 1987) e, em 2000, a de LC-MS (Suzuki e Yasu-moto, 2000), que permitiram aprofundar enormemente a compreensão desta toxicidade. Os bivalves podem apresentar contaminação exclusivamente por ácido ocadáico (OA) ou simultaneamente por OA e dinofisis-toxina-2 (DTX2). As toxinas OA e DTX2 são estrutu-ralmente semelhantes e toxicologicamente equivalen-tes (Figura 5). A diferença de perfil é explicada pela alternância de duas microalgas. Da Primavera até ao Outono ocorre frequentemente Dinophysis acuminata, que só contribui com OA. No final do Verão e Outono, prolifera por vezes Dinophysis acuta (Figura 1b) que contribui com OA, DTX2 e ainda PTX2 (Vale e Sam-payo, 2000, 2002c). Nos bivalves a PTX2 (Figura 8) encontra-se convertida no seco-ácido da pectenotoxi-na-2 (PTX2sa) (Vale e Sampayo, 2002d).
Embora ainda pouco estudados na Europa, verificou-se desde logo que os bivalves podiam conter quanti-dades importantes de ésteres acilo destas toxinas, que surgem nos bivalves por conjugação com ácidos gor-dos. Estes não eram detectáveis utilizando a preparação rotineira, mas recorrendo a hidrólise em meio alcalino, OA e DTX2 eram separadas das cadeias de ácidos gor-dos possibilitando a detecção da toxicidade total (Vale e Sampayo, 1999a). Verificou-se ainda que a conjugação depende da espécie de bivalve. Em mexilhão e conqui-lha encontram-se percentagens bastante variáveis entre toxinas livres e esterificadas, aumentando normalmen-te a concentração de esnormalmen-terificadas à medida que os ani-mais se encontram expostos a ani-mais toxina. No entanto existem sempre toxinas livres. Em berbigão, lingueirão, amêijoas (branca, macha, boa), ostra, etc., a percenta-gem de toxinas esterificadas está habitualmente acima de 98% (Vale e Sampayo, 2002a). As toxinas livres são eliminadas mais lentamente do que as toxinas es-terificadas (Vale, 2004), o que ajuda a explicar porque mexilhões e conquilhas são das melhores espécies in-dicadoras da contaminação com DSP (Vale e Sampayo, 1999b, 2002a). A detecção directa dos ésteres por LC-MS mostrou que existem numerosas conjugações: por exemplo com ácido mirístico, palmitoleico, palmítico, oleico, esteárico ou palmítico (Quilliam et al., 2003). O conhecimento detalhado do perfil de toxinas tem gran-de importância para que, ao aplicarem-se técnicas gran-de detecção químicas ou bioquímicas se possa detectar a toxicidade total em qualquer espécie de bivalve, ten-do já siten-do demonstraten-do por diversas vezes que podem ser as principais formas de OA responsáveis por into-xicações humanas (Vale e Sampayo, 1999a, 2002d). Baseando-nos neste conhecimento avaliámos um teste
ELISA comercial (DSP-Check), empregando extractos preparados com hidrólise alcalina. Foi encontrada uma boa correlação entre o método imunoenzimático e as análises por HPLC com detecção fluorimétrica (Vale e Sampayo, 1999a). A partir de 2003 este imunoensaio comercial tem vindo a ser comparado satisfatoriamente com LC-MS e simultaneamente empregue de rotina de modo a obterem-se resultados rápidos e quantitativos da toxicidade DSP.
ASP
A monitorização de ASP começou em 1996, a seguir à sua detecção em estudos preliminares por HPLC em 1995. Inicialmente empregou-se a técnica de extracção ácida (Lawrence, 1991), mas em 1999 mudou-se para a extracção metanólica que permite conhecer melhor o verdadeiro grau de contaminação (Vale e Sampayo, 2002e). A toxina encontrada maioritariamente é o áci-do áci-domóico (DA). Os seus isómeros D, A e epi-DA são componentes minoritários e são desprezados na vigilância de rotina dos bivalves (Vale e Sampayo, 2001b). Os bivalves mais contaminados são geralmen-te os dos fundos – bentónicos – como o berbigão ou a amêijoa-macha, sendo o mexilhão colhido no nível intertidal um mau indicador de ASP. Isto é devido à alga ter pouca capacidade natatória e afundar facilmen-te. Isto é exactamente o oposto do que sucede com PSP e DSP, ambas produzidas por dinoflagelados, que são excelentes nadadores e procuram subir activamente na coluna de água em direcção à luz solar para realizarem a fotossíntese.
A detecção da(s) alga(s) causadora(s) por microsco-pia óptica é difícil devido às suas reduzidas dimensões (Figura 1d). O reconhecimento das características da parede celular que permitem a sua identificação só pode ser realizada adequadamente por microscopia electrónica. Em Portugal ocorre pelo menos uma espé-cie tóxica - Pseudo-nitzschia australis (Palma, 2003). A monitorização do plâncton dá-nos unicamente uma ideia se pode ocorrer ou não possibilidade de contami-nação. Somente a medição do DA no bivalve permite evitar uma interdição da pesca desnecessária. Normal-mente a contaminação por ASP é um fenómeno muito rápido e raramente os valores detectados ultrapassam o limite regulamentar. Os períodos em que surge são en-tre a Primavera e o Outono. Uma única excepção é co-nhecida: os pectinídeos como a vieira Pecten maximus, apresentam retenção prolongada de DA. Como a toxina está restringida particularmente à glândula digestiva e esta tem elevadas dimensões, é segura a comercializa-ção de pectinídeos após a sua remocomercializa-ção. No entanto, em Portugal não existem ainda estabelecimentos licencia-dos para o fazerem.
Tendo em atenção as mortalidades maciças de mamí-feros e aves relatadas noutras partes do globo, pesqui-sámos o DA numa espécie de peixe bastante abundante e com alimentação fitoplânctónica – a sardinha. Foram
analisados exemplares colhidos em simultâneo em toda a costa (Vale e Sampayo, 2001b). O grau de con-taminação encontrado no animal inteiro foi da mesma ordem de grandeza da encontrada nos bivalves. Como os níveis encontrados nos bivalves não são geralmente muito elevados, espera-se que também não seja fácil ocorrerem mortalidades maciças de fauna. Quanto ao risco para o homem, no músculo só foram detectados vestígios da toxina. A toxina encontra-se quase total-mente localizada nas vísceras, o que possibilita a sua eliminação aquando da evisceração. Em peixes peque-nos em que se consome por vezes o animal inteiro, a fragilidade do abdómen ao manuseamento com o fogo, bem como a grande solubilidade da toxina em água, explicam porque será difícil ocorrerem intoxicações através de peixes.
Epidemiologia e análise de risco
Em Portugal as intoxicações por biotoxinas são ge-ralmente diagnosticadas conjuntamente com quaisquer outro tipo de toxinfecção alimentar, sendo escassos os registos que permitam avaliar qual o real impacto glo-bal destas na saúde pública. Relatos de profissionais da saúde chegam esporadicamente ao Laboratório, acom-panhados por vezes de restos alimentares.
Além dos relatos de 1946 e 1955 já mencionados, aquando da primeira proliferação de G. catenatum na costa noroeste em 1986 ocorreram intoxicações em duas famílias, mas apesar da elevada toxicidade atingida, es-tas não foram mais generalizadas devido ao programa de monitorização implementado (Franca e Almeida, 1989). Aquando da extensa contaminação com PSP em 1994, tivemos pelo menos um relato detalhado de nove pacientes que tiveram internamento hospitalar devido a mexilhões apanhados na costa de Ericeira (Sampayo et
al., 2001). No Outono de 1994 a contaminação em Mar-rocos foi tão grave que se registaram 64 intoxicações, 23 hospitalizações e 4 óbitos (Tagmouti-Talha et al., 1996). Concentrações acima de 3000 µg PSP/100g foram regis-tadas por diversas vezes (por ex., em 1955 e 1994), o que explica os graus de intoxicações ocorridos.
Relatos de DSP pessoais, por contactos telefónicos e por registos médicos têm sido muito mais numerosos. O primeiro registo detalhado que foi acompanhado de confirmação química ocorreu em 1998 com 18 into-xicados entre funcionários e familiares do Centro de Saúde de Loulé. Tinha permanecido congelada conqui-lha do mesmo lote do adquirido pelas vítimas e foi-nos enviada pela Delegada de Saúde. Foi possível detec-tar apenas 10 µg/100 g de OA livre e, 120 µg/ 100 g adicionais após o tratamento alcalino. Nos pacientes que comeram cerca de meio quilo de conquilha, esti-mou-se uma ingestão de 130 µg de equivalentes de OA (Vale e Sampayo, 1999a). No primeiro surto registado no Japão, cerca de 50 µg foram suficientes para cau-sar gastroenterite em 24 horas (Yasumoto et al., 1978). Outros surtos foram registados: em 2001 na Ria de Aveiro (Vale e Sampayo, 2002d), em 2002 na região
de Peniche, Figueira da Foz, Aveiro e Póvoa de Varzim (Vale et al., 2003).
A contaminação com DSP é muito recorrente. A Figu-ra 10 ilustFigu-ra o exemplo de uma zona seveFigu-ramente afec-tada por DSP, num ano de toxicidade particularmente elevada em toda a costa noroeste. No pico máximo re-gistado em Setembro chegou a ultrapassar 30 vezes o limite regulamentar! É assim fácil entender porque pode ser tão frequente a ocorrência de gastroenterites deriva-das do consumo de bivalves oriundos de certas zonas do nosso país.
Uma análise retrospectiva dos valores mensais máxi-mos das 3 toxicidades conhecidas no mexilhão colhido na Ria de Aveiro, mostra que para a DSP são encontra-dos valores excedendo pelo menos três vezes o limite regulamentar com uma frequência de 33% em 3 dos 12 meses do ano, de 9 anos estudados (1994 a 2002) (Figu-ra 11). Pa(Figu-ra as toxinas PSP, somente 12% de 3 dos 12
meses do ano, excederam o triplo do limite em 17 anos estudados (1986 a 2002). Para a ASP ainda não foram encontrados valores excedendo o triplo do limite em 6 anos estudados (1997-2002), nem no berbigão espécie habitualmente mais contaminada. A distribuição dos va-lores máximos de DSP está muito confinada aos meses em que se verifica o mínimo de precipitação, e conse-quentemente de escoamento de água doce para as zonas costeiras (Figura 11). Somente nestes podem surgir con-dições costeiras ideais para o florescimento maciço das microalgas produtoras. Curiosamente, estes meses apre-sentam uma notável semelhança com os meses tabu do marisco (os «meses sem R»), à excepção de Setembro, onde o risco de intoxicações é ainda apreciável (Vale e Sampayo, 2003a, 2003b). Se a sazonalidade de DSP ocorre temporalmente confinada nas zonas estuarinas e lagunares da costa noroeste, em bivalves de mar aberto tem-se encontrado contaminação e intoxicações em pe-ríodos mais alargados, como sucede com a conquilha no Algarve (Vale e Sampayo, 1999a).
Concluindo, em Portugal existe um elevado risco re-corrente de intoxicações por DSP, seguido pelo risco es-porádico por PSP. O risco parece ser baixo para a ASP. Dados recentes apontam que é baixíssimo para a AZP, pois ainda não foi possível confirmar a presença de azas-pirácidos por LC-MS em 2002 ou 2003 (Vale, dados em publicação). Quanto à PTX2sa, estudos recentes de to-xicologia parecem indicar que apresentam baixa toxici-dade por administração oral (Miles et al., 2004). Sendo assim, a conversão efectuada pelos bivalves da PTX2 ingerida das microalgas em PTX2sa, diminuirá o risco para a saúde humana proveniente das pectenotoxinas. A microalga produtora de iessotoxinas – Protoceratium
reticulatum – ocorre esporadicamente no nosso país. A
toxicidade oral destas é também muito baixa.
Agradecimentos
A todos os que ao longo de muitos anos contribuíram para a incansável recolha de amostras e análises labo-ratoriais, contribuindo para a defesa da saúde pública e investigação nesta área, permitindo por sua vez um crescente melhoramento dos serviços de protecção do consumidor a virem a ser prestados nesta área. A todos os profissionais de saúde que nos têm alertado para a gravidade das intoxicações que por vezes sucedem. À Drª Paula Ramos do IPIMAR por uma revisão ao ma-nuscrito.
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Figura 10 – Contaminação de mexilhão da Ria de Aveiro com OA livre
e OA esterificado em 2002. Neste ano, a contaminação com DTX2 teve comparativamente pouca importância. A linha mostra o limite regula-mentar de 16 µg DSP/100g.
Figura 11 – Frequência de meses entre 1994 e 2002 que ultrapassaram
o limite de 2 µg DSP/g glândula digestiva (valor equivalente ao actual limite regulamentar de 16 µg DSP/100 g parte edível) no mexilhão de Aveiro, uma espécie indicadora de uma região fortemente endémica. A curva da média histórica de precipitação mensal obtida com os dados entre 1940/41-1997/98 está sobreposta.
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